Conventional RASs are operated at v

Conventional RASs are operated at variable water refreshment rates (0.1–1 m3/kg feed). For instance in RAS producing European eel, refreshment rates are about 200–300 L/kg feed (Eding and
Kamstra, 2002; Martins et al., 2009b). In these systems, solids are removed by sedimentation or sieving, oxygen is added by aeration or oxygenation, carbon dioxide is removed by degassing and
ammonia is mostly converted into nitrate (NO3) through nitrification in aerobic biological filters. In a conventional RAS the maximum allowed concentration of NO3steers the external waterexchange rate (e.g.Schuster and Stelz, 1998). High nitrate concentrations can be counteracted by denitrification (Rijn and Rivera,1990; Barak, 1998; Rijn and Barak, 1998; van Rijn et al., 2006). Denitrification reactors applied to RAS have different designs (reviewed
in van Rijn et al., 2006). One of the designs that have been used successfully in pilot scale recirculating systems is the upflow sludge blanket denitrification reactor (USBR,Fig. 2,Martins et al., 2009a,b). This reactor is a cylindric anoxic (no free dissolved oxygen; NOx present) reactor fed with dissolved and particulate faecal organic waste, bacterial flocs and inorganic compounds trapped by the solids removal unit. The waste flow enters the reactor at the bottom
centre. The up flow velocity in the reactor is designed to be smaller than the settling velocity of the major fraction of the particulate waste in order to create a sludge bed at the bottom. In the sludge bed the faecal particulate waste is digested by the denitrifying bacteria.
As an example, since 2005, a denitrification reactor using internal carbon source, was integrated into a conventional RAS (Fig. 2) in The Netherlands. In a 600 MT/year Nile tilapia Oreochromis niloticusRAS farm the water exchange rate was as low as 30 L/kg feed, corresponding to 99% recirculation (Martins et al., 2009b). Compared to a conventional RAS, this latest generation RAS thus reduces water consumption, and NO3 and organic matter discharge. Thecosts for installation and operation of the denitrification reactor are outweighed by the reduction in costs for discharge to the local sewer, groundwater permits restricting groundwater extraction at one production location and the increasing energy costs for heating groundwater to 28◦C(Martins et al., 2009b).
Considering the nutrient balance before and after on-farm implementation of denitrification on an hypothetical 100 MT/year tilapia farm (Eding et al., 2009), performance of a 100 MT/year
tilapia RAS with and without denitrification was compared for the sustainability parameters nutrient utilization efficiency (%), resource use and waste discharge per kg fish produced (Table 4). It can be seen that the RAS with denitrification has substantially lower requirements for heat, water and bicarbonate. Although the RAS with denitrification has somewhat higher requirements for electricity, oxygen and labour (and investments), the actual production
costs per kg harvested fish are approximately 10% lower than for the conventional RAS. Waste discharge is reduced by integrationof denitrification by 81% for nitrogen (N), 59% for chemical oxygen demand (COD), 61% for total oxygen demand (TOD), 30% for CO2 and 58% for total dissolved solids (TDS).
Integrating a USBR in a conventional RAS allows to (1) reduce the make-up water volume necessary for NO3 control, (2) reduce NO2 discharge, (3) reduce energy consumption due to heat production by the bacterial biomass in the reactor and a reduction in the volume of make-up water that needs to be heated, (4) concentrate and reduce the drum filter solids flow, by digesting the solids in situ, reducing fees for discharge of TAN, NO3, organic nitrogen, and organic matter (measured as COD), and (5) increase alkalinity allowing a pH neutral fish culture operation.
Despite the considerable advantages of introducing a denitrification reactor in a conventional RAS, its use in commercial farming is still limited. Major reasons include the higher investments, the required expertise and the accumulation of TDS on farm or the
alternative use of an external carbon source. In most EU countries (to our knowledge only the Netherlands is an exception), the economical feasibility of using a denitrification reactor still has to be demonstrated.
One of its major contributions to environmental sustainability of integrating denitrification in RAS is the reduction in water use. However, a small water exchange rate might also create problems. As pointed out by Martins et al. (2009a,b)such reduction may lead to an accumulation of growth inhibiting factors originating from the fish (e.g. cortisol), bacteria (metabolites) and feed (metals). Using a bioassay,Martins et al. (2009a)showed that with a low water
exchange of 30 L/kg feed, the accumulation of phosphate (PO4), NO3 and of the heavy metals arsenic and copper is likely to impair the embryonic and larval development of common carp and therefore deserves further research. Also,Davidson et al. (2009)suggested a negative impact on survival of reducing water refreshment rates in trout cultured in RAS, mainly due to the accumulation of copper. Nevertheless, in grow-out,Good et al. (2009)and Martins et al. (2009b)showed no impact on growth performance of fish cultured in low water exchange RAS. In turbot RAS no growth retardation could be detected compared to re-use of flow-through systems during long term experiments (about 550 days) running those systems under commercial conditions (Schram et al., 2009).

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

RASs ปกติจะดำเนินการในราคาพิเศษเครื่องดื่มน้ำแปร (0.1 – 1 m3/kg อาหาร) เช่น ราผลิตปลาตูหนายุโรป เครื่องดื่มราคาอยู่ประมาณ 200 – 300 L/kg อาหาร (Eding และKamstra, 2002 Martins et al., 2009b) ในระบบเหล่านี้ เอาของแข็ง โดยการตกตะกอนหรือ sieving เพิ่มออกซิเจนโดย aeration oxygenation ก๊าซคาร์บอนไดออกไซด์จะถูกเอาออก โดยการ degassing และส่วนใหญ่มีแปลงแอมโมเนียเป็นไนเตรต (NO3) ผ่านการอนาม็อกซ์กรองชีวภาพแอโรบิก ในราทั่วไป สูงสุดได้ความเข้มข้นของ NO3steers อัตรา waterexchange ภายนอก (e.g.Schuster และ Stelz, 1998) ความเข้มข้นสูงไนเตรตที่สามารถ counteracted โดย denitrification (Rijn และริเวอรา 1990 Barak, 1998 Rijn และ Barak, 1998 van Rijn et al., 2006) เตาปฏิกรณ์ denitrification กับรามี (ทบทวนการออกแบบแตกต่างกันใน van Rijn et al., 2006) หนึ่งของการออกแบบที่ได้ใช้ประสบความสำเร็จในระดับนำร่อง recirculating ระบบ บำบัดตะกอนครอบ denitrification ปล่อย (USBR, Fig. 2, Martins et al., 2009a, b) ได้ เครื่องปฏิกรณ์นี้เป็นแบบ cylindric anoxic (ไม่ฟรีละลายออกซิเจน ปัจจุบันโรงแรมน็อกซ์) เครื่องปฏิกรณ์เลี้ยงละลาย และฝุ่น faecal อินทรีย์ flocs แบคทีเรีย และสารประกอบอนินทรีย์ที่ติดอยู่ตามหน่วยกำจัดของแข็ง กระแสเสียเข้าเครื่องปฏิกรณ์ที่ด้านล่างศูนย์ ความเร็วไหลขึ้นในเครื่องปฏิกรณ์ที่ถูกออกแบบมาให้มีขนาดเล็กกว่าความเร็ว settling ของเศษขยะฝุ่นสำคัญการสร้างตะกอนนอนที่ด้านล่าง ตะกอนนอนเจ่าขยะฝุ่น faecal โดยแบคทีเรีย denitrifying เป็นตัวอย่าง 2548 เครื่องปฏิกรณ์การ denitrification ใช้แหล่งคาร์บอนภายใน ถูกรวมอยู่ในราการทั่วไป (Fig. 2) ในประเทศเนเธอร์แลนด์ ในตัว 600 MT ปีนิล niloticusRAS ปลา ฟาร์มน้ำเงินได้ต่ำสุดที่ฟีด 30 L/kg ที่สอดคล้องกับ 99% recirculation (Martins et al., 2009b) เมื่อเทียบกับราทั่วไป นี้รุ่นล่าสุดราจึงลดปริมาณการ ใช้น้ำ และ NO3 และปล่อยอินทรีย์ Thecosts สำหรับการติดตั้งและการดำเนินงานของเครื่องปฏิกรณ์ denitrification มี outweighed โดยการลดต้นทุนสำหรับการปล่อยสู่ท่อระบายน้ำภายใน ใบอนุญาตทรุดทรุดแยกสถานผลิตและต้นทุนพลังงานที่เพิ่มขึ้นสำหรับความร้อนน้ำจะ 28◦C จำกัด (Martins et al., 2009b) พิจารณาสมดุลธาตุอาหารก่อน และ หลังการใช้งานในฟาร์มของ denitrification ในการสมมุติ 100 MT ปีนิลฟาร์ม (Eding et al., 2009), ประสิทธิภาพของ MT/ปี 100ปลานิลรามี และไม่ มีการ denitrification ถูกเปรียบเทียบประสิทธิภาพการใช้ธาตุอาหารพารามิเตอร์ความยั่งยืน (%), การใช้ทรัพยากร และปล่อยเสียต่อปลากิโลกรัมผลิตพรม (ตาราง 4) จะเห็นได้ว่า รากับ denitrification มีความต้องการต่ำมากสำหรับความร้อน น้ำ และไบคาร์บอเนต ถึงแม้ว่ารากับ denitrification มีราคาค่อนข้างสูงกว่าความต้อง การไฟฟ้า ออกซิเจน และแรงงาน (ลงทุน), ผลิตจริงต้นทุนต่อกิโลกรัมเก็บเกี่ยวปลาได้ประมาณ 10% ที่ต่ำกว่าสำหรับราทั่วไป ปล่อยเสียจะลดลงตาม integrationof denitrification โดย 81% ไนโตรเจน (N), 59% สำหรับต้องการออกซิเจนทางเคมี (COD), 61% รวมออกซิเจนความ (ทอด), 30% สำหรับ CO2 และ 58% สำหรับของแข็งละลายทั้งหมด (TDS) รวม USBR ในราปกติอนุญาตให้ (1) ลดปริมาณเครื่องสำอางน้ำที่จำเป็นสำหรับการควบคุม NO3, (2) ลดการปล่อย NO2 (3) ลดการใช้พลังงานจากความร้อนผลิต โดยชีวมวลแบคทีเรียในปล่อยและลดปริมาณน้ำแต่งหน้าที่ต้องให้ความ ร้อน ข้น (4) และลดขั้นตอนกลองกรองของแข็ง , digesting ของแข็งใน situ ลดค่าธรรมเนียมการปล่อยออกของตาล NO3 ไนโตรเจนอินทรีย์ และอินทรีย์ (วัดเป็น COD), และ (5) เพิ่มน้ำยาที่ช่วยให้การดำเนินงานวัฒนธรรมปลาเป็นกลาง pH แม้ มีข้อดีมากของการแนะนำเครื่องปฏิกรณ์การ denitrification ในราทั่วไป ใช้ในการทำนาค้าจะยังคงจำกัด เหตุผลที่สำคัญรวม ถึงการลงทุนสูง ความเชี่ยวชาญต้องสะสมของ TDS ในฟาร์มหรือการใช้เป็นแหล่งคาร์บอนภายนอกอื่น ส่วนใหญ่ในประเทศใน EU (เพื่อเพิ่มเนเธอร์แลนด์เป็นข้อยกเว้น), ความประหยัดของการใช้เครื่องปฏิกรณ์การ denitrification ก็ยังสามารถแสดง หนึ่งในผลงานที่สำคัญเพื่อรักษาสภาพแวดล้อมของรวม denitrification ในราการลดใช้น้ำได้ อย่างไรก็ตาม อัตราแลกเปลี่ยนน้ำอาจสร้างปัญหา ที่ชี้ให้เห็นโดย Martins et al. (2009a, b) ลดดังกล่าวอาจนำไปสู่การสะสมปัจจัย inhibiting เติบโตมาจากปลา (เช่น cortisol), แบคทีเรีย (metabolites) และอาหาร (โลหะ) ใช้การ bioassay, Martins et al. (2009a) พบว่าน้ำต่ำอาหารแลกเปลี่ยน 30 L/kg สะสม ของฟอสเฟต (PO4), NO3 และสารหนูโลหะหนัก และทองแดงจะทำการพัฒนาตัวอ่อน และ larval ของไน และสมควรเพิ่มเติมดังนั้น การวิจัย ยัง Davidson et al. (2009) แนะนำผลกระทบเชิงลบในการอยู่รอดของลดราคาเครื่องดื่มน้ำในอ่างในรา ส่วนใหญ่เนื่องจากการสะสมของทองแดงเทราต์ อย่างไรก็ตาม ในขยายออก ดีเอส al. (2009) และ Martins et al. (2009b) พบไม่มีผลต่อประสิทธิภาพการเจริญเติบโตของปลาอ่างในน้ำต่ำแลกเปลี่ยนรา ใน turbot ราโตไม่พบการเปรียบเทียบใหม่ใช้ระบบขั้นตอนระหว่างทดลองระยะยาว (ประมาณ 550 วัน) ใช้ระบบเหล่านั้นภายใต้เงื่อนไขทางการค้า (Schram et al., 2009)

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

Rass ธรรมดาจะดำเนินการในอัตราที่ดื่มน้ำตัวแปร (0.1-1 m3 / กก. อาหารสัตว์) ยกตัวอย่างเช่นในการผลิตปลาไหล RAS ยุโรปอัตราการดื่มประมาณ 200-300 ลิตร / กก. ฟีด (Eding และ
Kamstra., 2002; et al, มาร์ติน, 2009b) ในระบบเหล่านี้ของแข็งจะถูกลบออกโดยการตกตะกอนหรือ sieving ออกซิเจนถูกเพิ่มโดยการเติมอากาศหรือออกซิเจนคาร์บอนไดออกไซด์จะถูกลบออกโดย degassing
และแอมโมเนียจะถูกแปลงเป็นส่วนใหญ่เข้ามาในไนเตรต(NO3) ผ่านไนตริฟิเคในตัวกรองชีวภาพแอโรบิก ใน RAS ธรรมดาความเข้มข้นสูงสุดที่อนุญาตของ NO3steers อัตรา waterexchange ภายนอก (egSchuster และ Stelz, 1998) ความเข้มข้นของไนเตรตสูงสามารถล่วงรู้โดย denitrification (Rijn และริเวร่า, 1990; บาราค 1998; Rijn และบาราค 1998;. รถตู้ Rijn et al, 2006) เครื่องปฏิกรณ์ Denitrification นำไปใช้กับ RAS มีการออกแบบที่แตกต่างกัน
(การตรวจสอบในรถตู้Rijn et al., 2006) หนึ่งของการออกแบบที่ได้รับการใช้ในระบบน้ำหมุนเวียนขนาดนักบินเป็นตะกอนไหลผ้าห่ม denitrification เครื่องปฏิกรณ์ (USBR, รูป. 2, มาร์ติน et al., 2009a, ข) เครื่องปฏิกรณ์นี้เป็นซิกลูกสูบ (ไม่มีออกซิเจนละลายฟรี NOx ปัจจุบัน) เครื่องปฏิกรณ์ที่เลี้ยงด้วยละลายและอนุภาคขยะอินทรีย์อุจจาระ, แบคทีเรียกลุ่มแบคทีเรียและสารอนินทรีติดอยู่ตามหน่วยกำจัดของแข็ง
เสียไหลเข้าสู่เครื่องปฏิกรณ์ที่ด้านล่างศูนย์ ความเร็วไหลขึ้นมาในเครื่องปฏิกรณ์ถูกออกแบบมาให้มีขนาดเล็กกว่าความเร็วตกตะกอนของส่วนที่สำคัญของการเสียอนุภาคเพื่อสร้างเตียงตะกอนที่ด้านล่าง ในเตียงกากตะกอนของเสียอนุภาคอุจจาระจะถูกย่อยโดยแบคทีเรีย Denitrifying.
ตัวอย่างเช่นตั้งแต่ปี 2005 เครื่องปฏิกรณ์เซลเซียสโดยใช้แหล่งคาร์บอนภายในได้รับการรวมอยู่ในการชุมนุม RAS (รูปที่. 2) ในประเทศเนเธอร์แลนด์ ใน 600 ตัน / ปีปลานิล Oreochromis niloticusRAS ฟาร์มอัตราแลกเปลี่ยนน้ำที่ต่ำเป็น 30 L / กก. อาหารที่สอดคล้องกับการหมุนเวียน 99% (มาร์ติน et al., 2009b) เมื่อเทียบกับการชุมนุม RAS นี้ RAS รุ่นล่าสุดจึงช่วยลดการใช้น้ำและ NO3 และการปล่อยสารอินทรีย์ Thecosts สำหรับการติดตั้งและการทำงานของเครื่องปฏิกรณ์จะ denitrification นิเวศโดยการลดลงของค่าใช้จ่ายสำหรับการปล่อยลงท่อท้องถิ่นอนุญาตให้น้ำใต้ดิน จำกัด การสกัดน้ำบาดาลในสถานที่หนึ่งการผลิตและต้นทุนพลังงานที่เพิ่มขึ้นสำหรับน้ำใต้ดินร้อน28◦C (มาร์ติน et al., 2009b).
พิจารณาความสมดุลของสารอาหารก่อนและหลังการดำเนินงานในฟาร์มของ denitrification บนสมมุติ 100 ตัน / ปีฟาร์มปลานิล (Eding et al., 2009), ประสิทธิภาพการทำงานของ 100 ตัน / ปี
RAS ปลานิลที่มีและไม่มีเซลเซียสเมื่อเทียบสำหรับ พารามิเตอร์การพัฒนาอย่างยั่งยืนประสิทธิภาพการใช้สารอาหาร (%) การใช้ทรัพยากรและการปล่อยของเสียต่อปลากิโลกรัมผลิต (ตารางที่ 4) จะเห็นได้ว่า RAS กับ denitrification มีความต้องการอย่างมากสำหรับความร้อนที่ต่ำกว่าน้ำและไบคาร์บอเนต แม้ว่า RAS กับ denitrification ค่อนข้างมีความต้องการสูงสำหรับการผลิตไฟฟ้าออกซิเจนและแรงงาน (และการลงทุน)
การผลิตจริงค่าใช้จ่ายต่อกิโลกรัมปลาเก็บเกี่ยวประมาณ10% ต่ำกว่าสำหรับ RAS ธรรมดา การปล่อยของเสียจะลดลง denitrification integrationof โดย 81% ไนโตรเจน (N) 59% สำหรับความต้องการออกซิเจนทางเคมี (COD) 61% สำหรับความต้องการออกซิเจนรวม (TOD) 30% สำหรับ CO2 และ 58% สำหรับของแข็งที่ละลายรวม (TDS) .
การรวม USBR ใน RAS ธรรมดาจะช่วยให้การ (1) ลดปริมาณน้ำแต่งหน้าจำเป็นสำหรับการควบคุม NO3 (2) ลดการปล่อย NO2 (3) ลดการใช้พลังงานเนื่องจากการผลิตความร้อนจากชีวมวลแบคทีเรียในเครื่องปฏิกรณ์และ การลดลงของปริมาณน้ำแต่งหน้าที่จะต้องมีการอุ่น (4) มีสมาธิและลดกลองกรองไหลของแข็งโดยการย่อยของแข็งในแหล่งกำเนิดการลดค่าใช้จ่ายสำหรับการปล่อย TAN, NO3 ไนโตรเจนอินทรีย์และสารอินทรีย์ (วัดค่าซีโอดี) และ (5) เพิ่มความเป็นด่างช่วยให้การดำเนินการเลี้ยงปลามีค่า pH เป็นกลาง.
แม้จะมีข้อได้เปรียบที่สำคัญของการแนะนำเครื่องปฏิกรณ์ denitrification ใน RAS ทั่วไปใช้ในการเลี้ยงในเชิงพาณิชย์ยังมีข้อ จำกัด เหตุผลที่สำคัญ ได้แก่ การลงทุนที่สูงกว่าความเชี่ยวชาญที่จำเป็นและการสะสมของ TDS
ในฟาร์มหรือใช้ทางเลือกของแหล่งคาร์บอนภายนอก ในประเทศในสหภาพยุโรปมากที่สุด (เพื่อความรู้ของเราเพียงเนเธอร์แลนด์เป็นข้อยกเว้น) ความเป็นไปได้ทางเศรษฐกิจของการใช้เครื่องปฏิกรณ์ denitrification ยังคงมีการแสดงให้เห็น.
หนึ่งในส่วนร่วมสำคัญในการรักษาสิ่งแวดล้อมอย่างยั่งยืนของการบูรณาการใน denitrification RAS คือการลดการใช้น้ำ อย่างไรก็ตามอัตราแลกเปลี่ยนน้ำขนาดเล็กนอกจากนี้ยังอาจสร้างปัญหา ในฐานะที่เป็นแหลมออกโดยมาร์ตินและอัล (2009a, b) การลดลงดังกล่าวอาจนำไปสู่การสะสมของการเจริญเติบโตของการยับยั้งปัจจัยที่มาจากปลา (เช่น cortisol) แบคทีเรีย (สาร) และอาหาร (โลหะ) ใช้ทดสอบฤทธิ์ทางชีวภาพที่มาร์ตินและอัล (2009a)
พบว่ามีน้ำต่ำแลกเปลี่ยน30 L / ฟีดกิโลกรัมการสะสมของฟอสเฟต (PO4) NO3 และของสารหนูโลหะหนักและทองแดงมีแนวโน้มที่จะทำให้เสียการพัฒนาตัวอ่อนและตัวอ่อนของปลาคาร์พที่พบบ่อยและดังนั้นจึงสมควรได้รับการต่อไป วิจัย. นอกจากนี้เดวิดสันและอัล (2009) ชี้ให้เห็นผลกระทบต่อความอยู่รอดของการลดอัตราการดื่มน้ำในปลาเทราท์เลี้ยงใน RAS ส่วนใหญ่เกิดจากการสะสมของทองแดง อย่างไรก็ตามในการเจริญเติบโตออกดี et al, (2009) และมาร์ตินและอัล (2009b) พบว่าไม่มีผลกระทบต่อการเจริญเติบโตของปลาที่เลี้ยงในน้ำต่ำแลกเปลี่ยน RAS ใน RAS บ็ไม่ชะลอการเจริญเติบโตอาจจะตรวจพบเมื่อเทียบกับการกลับมาใช้ระบบการไหลผ่านในระหว่างการทดลองระยะยาว (ประมาณ 550 วัน) ใช้ระบบที่อยู่ภายใต้เงื่อนไขทางการค้า (Schram et al., 2009)

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

ราสธรรมดาจะดำเนินการอัตราตัวแปร ( 0.1 –เครื่องดื่มน้ำ 1 ลบ . ม. / กก. ป้อน ) ตัวอย่างเพื่อการผลิตปลาไหลยุโรป อัตรา ซึ่งมีประมาณ 200 – 300 ลิตร / กิโลกรัมอาหาร ( eding และ
kamstra , 2002 ; มาร์ติน et al . , 2009b ) ในระบบเหล่านี้ ของแข็งจะถูกลบออกโดยการตกตะกอนหรือตะแกรง ออกซิเจนจะถูกเพิ่มโดยการเติมอากาศหรือออกซิเจน คาร์บอนไดออกไซด์จะถูกเอาออกโดย degassing และ
แอมโมเนียเป็นส่วนใหญ่แปลงเป็นไนเตรท ( 3 ) ผ่านไนตริฟิเคชั่นในแอโรบิกแท้ๆ ตัวกรอง ในแบบราสสูงสุดที่อนุญาต no3steers อัตราความเข้มข้นของ waterexchange ภายนอก ( e.g.schuster และ stelz , 1998 ) ปริมาณไนเตรทสูงสามารถต่อต้านโดยดีไนตริฟิเคชัน ( แรยน์กับ Rivera , 1990 ; Barak , 1998 ; แรยน์กับบาราค , 1998 ; ฟาน แรยน์ et al . , 2006 )เครื่องปฏิกรณ์น้ำใช้กับราสมีการออกแบบที่แตกต่างกัน ( ดู
ในฟาน แรยน์ et al . , 2006 ) หนึ่งในการออกแบบที่ได้รับการใช้ประสบความสำเร็จในระดับนำร่องระบบหมุนเวียนตะกอนน้ำไหลคลุมเครื่องปฏิกรณ์ ( usbr รูปที่ 2 , มาร์ตินส์ , et al . , 2009a , B ) มันเป็น cylindric ซิก ( ไม่ฟรีค่าออกซิเจนละลายน้ำ ;ปัจจุบัน NOx ) เครื่องปฏิกรณ์ที่ได้รับละลายและฝุ่นละอองในขยะอินทรีย์ และอนินทรีย์สารประกอบแบคทีเรีย , เม็ดติดอยู่ โดยการบำบัดของแข็งหน่วย ของเสียที่ไหลเข้าไปในเครื่องปฏิกรณ์ในศูนย์ด้านล่าง

ขึ้นความเร็วการไหลในเครื่องปฏิกรณ์ถูกออกแบบมาให้มีขนาดเล็กกว่าความเร็วในการตกตะกอนของส่วนหลักของอนุภาคของเสียเพื่อสร้างตะกอนที่นอนอยู่ด้านล่างในกากตะกอนของเสียฝุ่นละอองในเตียงจะถูกย่อยโดยแบคทีเรียดีไนตริฟายอิง .
ตัวอย่าง ตั้งแต่ 2005 , น้ำเครื่องปฏิกรณ์ที่ใช้แหล่งคาร์บอนภายใน ถูกรวมเข้าไปในแบบราส ( รูปที่ 2 ) ในเนเธอร์แลนด์ ใน 600 / ปีปลานิล Oreochromis niloticusras ฟาร์มน้ำตราอัตราที่ต่ำเป็น 30 ลิตร / กิโลกรัมอาหาร MT ,สอดคล้องกับ 99% recirculation ( มาร์ตินส์ et al . , 2009b ) เมื่อเทียบกับปกติ ราส ซึ่งรุ่นล่าสุดราส จึงช่วยลดการใช้น้ำและการปล่อยสารอินทรีย์ และ 3 . ด้านการติดตั้งและการทำงานของถังปฏิกรณ์ไนตเป็นนิเวศโดยลดต้นทุนเพื่อจำหน่ายไปยังท่อระบายน้ำภายในน้ำใต้ดินให้จำกัดการการสกัดน้ำใต้ดินในสถานที่ผลิตและเพิ่มค่าใช้จ่ายพลังงานความร้อนใต้ดิน 28 ◦ C ( มาร์ตินส์ et al . , 2009b ) .
พิจารณาสมดุลของสารอาหาร ก่อนและหลังการใช้น้ำในฟาร์ม เป็นฟาร์มปลานิล สมมุติ 100 ตัน / ปี ( eding et al . , 2009 ) , การทำงานของ
100 ตัน / ปีปลานิลราสที่มีและไม่มีน้ำก็เทียบค่าประสิทธิภาพการใช้ธาตุอาหารพืชอย่างยั่งยืน ( 1 ) การใช้ทรัพยากรและของเสียที่ปล่อยต่อกิโลกรัม ปลาที่ผลิต ( ตารางที่ 4 ) จะเห็นได้ว่าราสกับน้ำมีความต้องการอย่างมากลดความร้อน น้ำ และไบคาร์บอเนตแม้ว่าราสกับน้ำมีความต้องการค่อนข้างสูงสำหรับการผลิตไฟฟ้า ออกซิเจน และ แรงงาน และการลงทุน ) , การผลิตจริง
ต้นทุนต่อกิโลกรัมเมื่อปลามีประมาณ 10% ต่ำกว่าสำหรับราสธรรมดา การลดของเสีย integrationof ดีไนตริฟิเคชัน โดย 81% ของไนโตรเจน ( N ) , 59 ( ความต้องการออกซิเจนทางเคมี ( COD ) 61% สำหรับความต้องการออกซิเจนทั้งหมด ( TOD )30 % สำหรับ CO2 และ 58 เปอร์เซ็นต์ของแข็งทั้งหมด ( TDS ) .
บูรณาการ usbr ในแบบราสให้ ( 1 ) ลดน้ำชดเชยปริมาณที่จําเป็นสําหรับควบคุม 3 ( 2 ) ลด NO2 ตกขาว ( 1 ) ลดการใช้พลังงาน เนื่องจากความร้อนที่ผลิตโดยแบคทีเรียในถังปฏิกรณ์ชีวมวลและ การลดปริมาณน้ำชดเชยที่ต้องอุ่น( 4 ) สมาธิ และลดกลองกรองของแข็งของไหล โดย digesting ของแข็งในแหล่งกำเนิด ลด ค่าจำหน่ายตัน , 3 , ไนโตรเจนอินทรีย์และสารอินทรีย์ ( วัดเป็น COD ) และ ( 5 ) การเพิ่มค่าความเป็นด่างให้ pH เป็นกลางวัฒนธรรมปลาการดําเนินงาน
แม้จะมีข้อดีมากของเครื่องปฏิกรณ์แบบน้ำแนะนำในการผ่อนผันการใช้ในการเกษตรเชิงพาณิชย์ก็มีจำกัด เหตุผลหลัก ได้แก่ การลงทุนสูง ต้องใช้ความเชี่ยวชาญและการสะสมของ TDS ในฟาร์มหรือ
เลือกใช้แหล่งคาร์บอนจากภายนอก ประเทศในสหภาพยุโรปส่วนใหญ่ ( เพื่อความรู้ของเราเท่านั้นที่ประเทศเนเธอร์แลนด์เป็นข้อยกเว้น ) , ความเป็นไปได้ทางเศรษฐกิจของการใช้เครื่องปฏิกรณ์น้ำยังคงต้องแสดงให้เห็นถึง
หนึ่งในผลงานของสาขาเพื่อสิ่งแวดล้อมที่ยั่งยืนของการรวมน้ำใน ราสคือ ลดการใช้น้ำ อย่างไรก็ตาม อัตราการแลกเปลี่ยนน้ำขนาดเล็ก นอกจากนี้ยังอาจเกิดปัญหาได้ เป็นแหลมออกโดยมาร์ติน et al . ( 2009a , B ) ลดดังกล่าวอาจนำไปสู่การสะสมของการเจริญเติบโต ยับยั้งปัจจัยที่ที่มาจากปลา ( เช่น cortisol ) , แบคทีเรีย ( metabolites ) และอาหาร ( โลหะ )ใช้วิธี มาร์ตินส์ , et al . ( 2009a ) แสดงให้เห็นว่ามีการแลกเปลี่ยนน้ำ
ต่ำ 30 ลิตร / กิโลกรัมอาหาร , การสะสมฟอสเฟต ( po4 ) , 3 และของโลหะหนักและสารหนูทองแดงน่าจะเกิดผลต่อการพัฒนาของตัวอ่อน ดักแด้ และปลาไน และดังนั้นจึง ควรมีการวิจัยต่อไป และ Davidson et al .( 2009 ) ชี้ให้เห็นผลกระทบเชิงลบต่อการอยู่รอดของการลดอัตราการดื่มน้ำในปลาที่เลี้ยงใน RAS , ส่วนใหญ่เนื่องจากการสะสมของทองแดง อย่างไรก็ตาม ในการงอกออกมาดี , et al . ( 2009 ) และมาร์ติน et al . ( 2009b ) พบว่าไม่มีผลกระทบต่อการเจริญเติบโตของปลาที่เลี้ยงในราสน้ำตราน้อยในการเจริญเติบโตไม่มีการเตือนโดยสามารถตรวจพบได้เมื่อเทียบกับการใช้ระบบ flow-through ในระหว่างการทดลองระยะยาว ( ประมาณ 550 วัน ) ใช้ระบบเหล่านั้นภายใต้เงื่อนไขทางการค้า ( แชรม et al . , 2009 )